OPPTAK OG UTSLIPP AV CO 2 I SKOG

Oppdragsrapport fra Skog og landskap 06/2008 OPPTAK OG UTSLIPP AV CO 2 I SKOG Vurdering av omløpstid, hogstmetode og hogstfredning for CO 2 -binding i jord og trær Petter Nilsen, Kåre Hobbelstad og Nicholas Clarke

Oppdragsrapport fra Skog og landskap 06/2008 OPPTAK OG UTSLIPP AV CO 2 I SKOG Vurdering av omløpstid, hogstmetode og hogstfredning for CO 2 -binding i jord og trær Petter Nilsen, Kåre Hobbelstad og Nicholas Clarke ISBN 978-82-311-0044-7 Omslagsfoto: I skog med høg alder vil råte og vind gradvis skape luker og åpninger i bestandene og nedbrytningsprosessene akselereres. Fra flate 352, Alstahaug, vanlig gran. Foto: Bernt-Håvard Øyen 2007 Norsk institutt for skog og landskap, Pb 115, NO-1431 Ås

SAMMENDRAG Rapporten vurderer ut fra eksisterende litteratur og ved hjelp av modell- og prognosekjøringer konsekvensen av hogstfredning og ulike omløpstider i skog på karbonbinding. Resultatene antyder at høyest samlet karbonbinding i vegetasjon og jord vil oppnås ved lengre omløpstider (anslagsvis 30-50 år på middels bonitet) enn de såkalt normale omløpstider i skogbruket. Det knytter seg først og fremst usikkerhet til trærnes vekst og avdøing ved utvidet omløpstid. Bledningshogst er vurdert til ikke å være et realistisk alternativ til ensalderskogbruket når det gjelder å øke karbonbinding i skog. Prognoser på landsbasis viser at den produktive skogen i Norge vil øke til en biomasse på ca. 2.1 milliarder tonn (i trær og jord) i løpet av 50 år, dersom den ble fredet fra hogst. Den årlige karbonbindingen ville da øke i en periode på 30 år for deretter gradvis å avta på grunn av skogens alderssammensetning. Med dagens hogstnivå i 50 år framover, vil biomassen i skog bygge seg opp til 1,5 milliarder tonn (i trær og jord). Høsting av GROT (greiner og topper) til energiformål vil bety lite for de totale karbonmengder i skog. Reduksjonen i CO 2 -utslipp ved utstrakt bruk av GROT (60-70% av potensialet) til energiformål vil ligge i størrelsesorden 1,5-2% av de totale norske utslippene i dag. Dersom man skulle bruke 3 millioner m 3 tynningsvirke til bioenergiformål i tillegg til å nytte GROT, vil CO 2 besparelsene totalt ligge på 3,5-4,5% av dagens norske utslipp. Nøkkelord: Karbonbinding, trær, jord, omløpstid, snauhogst, bledning, GROT, CO 2 Key word: Carbon sequestration, trees, soil, rotation period, clear cutting, whole tree harvesting, CO 2

INNHOLD 1. Innledning. 2 1.1 Skogøkosystemet og karbonkretsløpet 2 2. Hva skjer ved snauhogst?.. 3 2.1 Kvantifisering av karbontapet... 5 2.2 Modellberegninger.... 7 2.3 Eksempel på modellering på bestandsnivå ved bruk av modellen CO 2 -fix... 8 3. Uttak av greiner og topper (GROT).. 10 4. Bledningskogbruk... 12 5. Effekter på nasjonalt nivå.. 13 5.1 Landsskogtakseringes materiale. 14 5.2 Resultater av modellkjøringer.. 16 6. Diskusjon..19 Litteratur. 21 1

1. INNLEDNING Bakgrunnen for forprosjektet; Opptak og utslipp av CO 2 fra skog var en henvendelse fra SFT med henvisning til den senere tids debatt om skogens rolle i Norges CO 2 budsjett. Det var fra flere hold blitt reist spørsmål omkring effektene av hogst og hogstmetoder på hele økosystemet, ikke bare den overjordiske biomassen, men også effektene av skogbrukets tiltak på C bundet i jord. SFT s begrunnelse for prosjektet var: Norske skoger binder mye CO 2 i dag pga. aktiv skogskjøtsel gjennom snart 100 år og fordi det avvirkes betydelig mindre enn tilveksten gir mulighet for. Det er hevdet at tallene for binding i skog som er utarbeidet av Institutt for skog og landskap og som rapporteres av SFT til Klimakonvensjonen - ikke tar hensyn til tap av CO 2 fra jordsmonn, noe som gjør det uklart hvor stor betydning økt avvirkning til bl.a. bioenergi vil ha på bindingen av CO 2 i skog på kort og lang sikt. SFT mener det er behov for å få mer kunnskap på dette området. Problemområdet er komplekst og det ble besluttet å igangsette et forprosjekt som klargjør de viktigste aspektene ved problemstillingene og som peker ut hvilke områder det er vesentlig å konsentrere videre forsknings- og utredningsinnsats på. Arbeidet skulle primært baseres på tilgjenglig litteratur relevant for norske forhold, supplert med enkelte modell- og prognoseberegninger for vurdering av ulike alternativer for f. eks. hogst ikke hogst og nivåer av biomasseuttak for energiformål. Målsettingen for forprosjektet var: a. Prosjektet skal sammenstille eksisterende kunnskap om hvordan ulike former for sluttavvirkning vil påvirke bindingen av CO 2 i norsk skog. b. Det skal kvantifiseres hvor stor betydning økt uttak av bioenergi vil ha på bindingen av CO 2 i skog på kort og lang sikt. c. Betydningen av ulike nivåer på avvirkning (blant annet fravær av avvirkning) på skogens samlede netto utslipp/opptak av CO 2 skal analyseres. 1.1. Skogøkosystemet og karbonkretsløpet Begreper og definisjoner (se egen boks) I forbindelse med vurderinger av skog som reservoar og sluk (sink) for CO 2, så er det mange ulike lagre, fluxer, mål og begreper som benyttes. Under Kyoto-protokollen er det forandringer i totalt lager av karbon, både over jorda og i jorda som skal rapporteres. Det vil si total bruttoprimærproduksjonen (GPP) minus trær og andre planters respirasjon (Ra), samt fratrekk for forandringer i jordas karboninnhold gjennom heterotrof respirasjon (Rh). Dette kalles netto økosystem utveksling, net ecosystem exchange (NEE). Begrepet net ecosystem productivity er ofte svært likt, men innbefatter en tapspost fra levende biomasse (L); (NEP=GPP-Ra-Rh-L). Dette innebærer at hvis f. eks. noen trær dør, så vil disse gå til fratrekk på produktiviteten, men det vil ikke gi seg utslag i CO 2 -frigjøring fra økosystemet før de begynner å råtne. Dette er analogt med at de tørre trærne ble brukt som tømmer i bygninger og kreditert CO 2 regnskapet i en periode. I de nevnte størrelsene inngår ikke tallfesting av flyktige organiske forbindelser, men mengden av disse er betraktet som små i forhold til resten av C kretsløpet. Direkte metanutslipp fra vegetasjon er rapportert (Keppler et al. 2006), men størrelsen på dette er ansett å være liten og kunnskapen meget begrenset. Løst organisk karbon (DOC) er heller ikke tatt med i disse betraktingene, men dette karbonet vil ofte utfelles nede i jordsjiktet eller sedimenteres i vann og ikke nødvendigvis frigjøres til atmosfæren, dessuten er mengdene beskjedne i forhold til de andre størrelsene (f. eks. Clarke et al. 2007). NEE påvirkes først og fremst av treslag, bonitet, vanntilgang, skogens tetthet og alder. I tillegg er det mange prosesser og lagre av C som har betydning for NEE. De primære prosesser er fotosyntesen og plantenes egen respirasjon (autotrof). På økosystemnivå har vi også den heterotrofe 2

respirasjonen som bryter ned organisk materiale i jorda og frigjør CO 2. Tilførsel av C til jord skjer hovedsakelig i form av strøfall (døde greiner, bark, kongler og ikke minst døde røtter). GPP (gross primary productivity). Dette representerer trærnes og andre grønne planters brutto opptak av CO 2. Ra (autotrofic respiration), er de samme planters respirasjon (over og under bakken) for å opprettholde funksjoner som vekst, forsvar og reproduksjon. NPP (net primary productivity) er nettoopptaket av CO 2 hos plantene (NPP=GPP-Ra) NEP (net ecosystem productivity) er netto produktiviteten i økosystemet, innbefattet forandringer i C lager i jord og avdøing av virke. (NEP=GPP-Rh- Ra-L) NEE (net ecosystem exchange) er netto utvekslingen av CO 2 mellom økosystemet og atmosfæren. (NEE=NPP-Rh) Rh (heterotrophic respiration) representerer respirasjonen forårsaket av nedbrytning av organisk materiale i jord. GEP (gross ecosystem productivity) =NEP+Ra+Rh L (loss) tap av biomasse fra naturlig avgang, hogst etc. TER (total ecosystem respiration) DOC (dissolved organic carbon) er C som løses opp i jordvann. 2. HVA SKJER VED HOGST? I figur 1 er det vist en prinsippskisse over hvordan C-lageret i jord og vegetasjon utvikler seg over tid. Den heltrukne linjen viser C sluk i overjordisk biomasse. I figuren øker den fram til hogst. Deretter reduseres den til null og det starter en ny oppbygging av biomasse i det nye skogbestandet. Den stiplede linjen illustrerer C sluk i jorda. Det bygger seg vanligvis noe opp gjennom et omløp, eller er tilnært stabil. Dette er avhengig av skogens alder og tilførsel av strøfall. Etter hogst får jorda en ekstra tilførsel av organisk stoff via hogstavfallet; greiner, kvister, nåler/blad og døde røtter. En midlertidig økning i karboninnholdet i mineraljorda etter hogst har derfor blitt observert (Johnson og Curtis 2001). I tillegg blir jorda eksponert for mer lys, mer nedbør og større temperaturendringer. Forholdene for nedbrytning blir påvirket og dette kan slå begge veier. De store mengdene med lett nedbrytbare nåler og blad som blir tilført marka fører til at CO 2 frigjøringen etter hogst øker. Resultatet blir at jordsmonnet blir en økt kilde til CO 2 til atmosfæren. NEE vil avta dramatisk på grunn av at fotosyntesen nærmest nulles ut, den autotrofe respirasjonen (Ra) vil avta etter kort tid da røttene dør ut, mens den heterotrofe respirasjonen (Rh) vil øke. 3

Karbonmengde Trær Jord Tid Figur 1. C binding i jord (stiplet linje) og i biomasse (heltrukken linje) før hogst og i løpet av neste omløpstid. 1) tidspunktet for når jorda igjen begynner å akkumulere C (netto sink), 2) tidspunktet når jorda har nådd det opprinnelige C innholdet (og tapet fram til dette tidspunktet), 3) tidspunktet når NEP igjen blir positiv etter hogst og 4) tidspunktet for ÅMKs kulminasjon (se nedenfor). Mengden av hogstavfall vil avhenge blant annet av treslag, stående volum og høstingsmåte (f.eks. heltreutnyttelse kontra stammeuttak med bark). Pennock og van Kassel (1997) fant at organisk karbon i de øvre 45 cm i Populus tremuloides/picea glauca-skog i Saskatchewan økte med 8% 1-5 år etter hogst. Omsetningen av organisk materiale vil avhenge av forhold som treslag (strøets kvalitet), jordsmonnstype og klima. Karbonbalansen vil derfor kunne variere meget etter hogst og enkelte undersøkelser viser at nedbrytningen av organisk materiale i barskog kan hemmes på grunn av mindre gunstige fuktighetsforhold (Prescott 1997, Prescott et al. 2000). Også i en eikeskog i Wisconsin ble det funnet at nedbrytning av strø på overflaten kan bli mindre etter hogst, sammenlignet med et område uten hogst (Yin et al. 1989). Dersom målet er å maksimere C binding i skog over lang tid (analogt til f. eks. middeltilvekstens kulminasjon), så vil utfordringen ligge i å finne skjæringspunktet hvor summen av binding i vegetasjon og jord er høyest i gjennomsnitt over lang tid. Hvis man ser på perioden etter middeltilvekstens kulminasjon, så vil man tape C binding i trærne (lav tilvekst, råteutvikling, vindfall etc. - skravert område i figur 1) i forhold til å hogge ved kulminasjonstidspunktet, men bindingen i jord vil være positiv. Når den mengden C som tapes fra jorda etter hogst balanserer den tapte bindingen trærne har på grunn av underoptimal tilvekst, da har man et skjæringspunkt som representerer optimal C binding i skog. Vi snakker da om de langsiktige effektene (noen hundre år). Dette punktet kunne man kalle kulminasjonspunktet for årlig midlere karbonbinding (ÅMK), eller kulminasjonspunktet for NEE. I denne vurderingen er det forutsatt at årlig karbonbinding i trærne følger det samme mønster som årlig tilvekst. Mye tyder på at dette ikke er tilfellet, og at dette forløpet bør klargjøres nærmere. Det er velkjent at i det totale klimaregnskapet er det ikke likegyldig hva produktene fra skogen brukes til. Dersom man velger en tett skog for å binde mye karbon, kan mye av produktene ende som cellulosevirke, med en høy energiinnsats for fremstilling i forhold til en mer glissen skog og mer sagtømmerutbytte. Det er bare hele livsløpsanalyser som kan gi svar på dette, men usikkerheten i disse ligger i forutsetningene om framtidig bruk og hva slags energiinnsats (fossil, forny- 4

bar) som er grunnlaget for produktene. Betraktninger omkring disse forhold ligger utenfor rammene av dette arbeidet. Vi vil her konsentrere oss om den CO 2 binding som skjer i skogen fram til eventuell avvirkning eller ikke. 2.1. Kvantifiseringen av tapet fra jorda Nedgangen i jordas C innhold etter hogst ble tidligere antatt til å være ganske stor, inntil 50% tap av C innen de første 20 år eller mer (Covington 1981, Federer 1984, Johnson 1992). Reduksjon er mest knyttet til den labile karbonfraksjonen (Carlyle 1993) og oppfatningen var også at det ville ta lang tid å bygge opp igjen karbonlagret. Men dette synet har blitt modifisert i de senere årene. Reduksjonen i karboninnholdet i det organiske sjiktet etter hogst er som nevnt forklart med lavere karbontilførsel til jorda etter hogst sammen med økt nedbryting av organisk stoff som et resultat av høyere jordtemperaturer når jordoverflaten blir eksponert til solen. Imidlertid, andre faktorer som mekanisk blanding av organisk og mineraljorda under hogst har betydning for reduksjonen i karboninnholdet i det organiske sjiktet (Federer 1984, Ryan et al. 1992, Yanai et al. 2003). Huntington og Ryan (1990) og Johnson et al. (1991) observerte f. eks. blanding av stoff fra det organiske sjiktet i mineraljorda etter hogst i løvskog i New Hampshire, mens den totale karboninnholdet ble uforandret. Oppfatningen om en sterk nedgang av karbon i jorda etter hogst har blitt kritisert i de senere år (f. eks. Yanai et al. 2003, Lal 2005), blant annet ut fra den begrunnelse at mye av det empiriske materialet bak hypotesen stammet fra undersøkelser hvor mineraljorda var sterkt forstyrret i forbindelse med hogst og tilplanting (f. eks. drastisk markberedning el. lignende og erosjonsproblemer). Det er derfor blitt hevdet at tapet er relativt lite og dersom man setter inn virkemidler som rask tilplanting, ugrasbekjempelse og eventuelt gjødsling, vil perioden hvor skogen er en kilde til C bli relativt kort og oppbygging av C i jorda gå raskere. Det er vanskelig å finne empiriske data som dekker en lang periode (20-30 år) for å besvare disse spørsmålene. Helst burde parvise studier mellom hogst og ikke hogst på like arealer vært gjennomført over et intervall fra før hogst til 20-30 år senere. I mangel av slike studier er det gjort kronosekvensstudier og parvise sammenligninger mellom hogst/ikke hogst men hvor status før hogst var ukjent. I tillegg er temaet vært gjenstand for mye modellberegninger. Det er minst fire tidspunkt som er av mulig interesse; 1) tidspunktet for når jorda igjen begynner å akkumulere C (netto sink), 2) tidspunktet når jorda har nådd det opprinnelige C innholdet (og tapet fram til dette tidspunktet), 3) tidspunktet når NEP igjen blir positiv etter hogst og 4) tidspunktet for ÅMKs kulminasjon. I Tabell 1 er det gitt en liten oversikt over enkelte undersøkelser som er relevante i forhold til våre forhold og som kan belyse noen av punktene. Skal man klare å gjøre fullgode analyser av problemet må man benytte modellering (se eget kapittel), med de usikkerheter som det medfører. 5

Tabell 1. Treslag, type undersøkelse, målt respons og resultater fra ulike studier. Treslag Type undersøkelse Respons på Resultat etter hogst Kommentar Henvisning P. sylvestris Finland P. sitchensis Great Britain P. pinaster France P. sylvestris Finland Parvis hogst sammenligning snauflate gammel skog Kronosekvens GPP TER NEE GPP NEP NEE Nedgang Nedgang Økning Nedgang Nedgang Nedgang Den store nedgangen i GPP gjør flata til en source. Tid ikke angitt. Sluk for C fra ca. 10 år etter hogst Kowalski et al. 2004. Kolari et al. 2004 CO 2 efflux Samme nivå etter hogst P. glauca x engelmannii Kronosekvens 0-10 år NEE Nedgang Sluk for C etter 8-10 år Freeden et al. 2007. P. sylvestris P. abies Modellering og bruk av Riksskogtakseringens data C innhold i jord 68 t/ha Nedgang 9% i gjennomsnitt 5-6 tonn C/ha Minimumsverdi for C i jorda etter 16-22 år Peltoniemi et al. 2004 P. abies C innhold i jord Nedgang 17-22% etter 15 år C innhold i mineraljorda økte Olsson et al. 1996 P. sylvestris C innhold i jord Nedgang 0-7% etter 15 år Innhold i mineraljorda økte Olsson et al. 1996 Kowalski et al. (2004) fant at furuskog i Finland ble svak kilde for CO 2 etter hogst, men den totale respirasjonen fra økosystemet ble redusert etter hogst. Dette skyldes en nedgang i autotrof respirasjon fordi røttene døde. Den heterotrofe respirasjonen ble ikke målt, men økte sannsynligvis noe etter hogst. Variasjonen mellom skogtypene (fra England, Frankrike, Finland) var større enn mellom gammel skog og hogstflate innenfor samme skogtype. I en undersøkelse fra Finland (YASSO-modellen) hvor man modellerte tilførselen av organisk materiale til jorda ut fra bestandsparametere som treslag, alder, tetthet osv., fant man en god overensstemmelse mellom modellen og målte data fra NFI (national forest inventory) når det gjaldt jordas innhold av karbon (Peltoniemi et al. 2004). De modellerte verdiene av jordkarbon viste et minimumsnivå 16-22 år etter hogst, og på det laveste var de i gjennomsnitt 9% under verdien før hogst. Det var imidlertid ikke mulig å spore et minimumspunkt i de registrerte jorddataene. Dette kan skyldes at den totale nedgangen er så liten i forhold til det store lageret med C som ligger i jordsmonnet i boreale skoger (typisk 60-200 tonn C pr. ha), slik at det er vanskelig å påvise endringer. Den store variasjonen i jordas C lager kan også forklare dette. I to svenske granbestand, ble totalinnholdet av karbon redusert med 17-22% 15-16 år etter hogst (Olsson et al. 1996). Effekten av hogst på karbon i jordas organiske sjikt er annerledes enn effekten i mineraljorda. Hele reduksjonen observert av Olsson et al. (1996) var i det organiske sjiktet. I mineraljorda økte karboninnholdet i mange tilfelle. I et furubestand i Sør Sverige ble det ingen endring i totalinnholdet av karbon, mens i et nordlig furubestand ble karboninnholdet redusert med 7%. I Norge fant Hu (2000) ingen signifikant endring i jordas organiske innhold 2-3 år etter konvensjonell hogst på tre granflater på Østlandet. 6

Et stort antall undersøkelser viser at den heterotrofe respirasjonen øker etter hogst, og de nevnte resultatene i Tabell 1 illustrerer dette. Vi har lite med tall fra Norge som viser C dynamikken etter hogst. Fra et kronosekvensstudium på Nordmoen fant Clarke et al. (2007) at karboninnholdet i det organiske sjiktet i granskog økte med alder når bestandsalderen var over 30 år, men forskjellene var ikke statistisk signifikante (Tabell 2). I mineraljorda var det ingen tydelig mønster og ingen signifikante forskjeller. Tabell 2. Karbonlager i jord på fire granbestand med forskjellig alder på Nordmoen. Data fra Clarke et al. (2007) Bestandsalder (år) 10 30 60 120 Gjennomsnittlig C i O-sjiktet (kg C/m 2 ) 2,7 2,3 3,5 5,2 Gjennomsnittlig C i mineraljord (0-100 cm) (kg C/m 2 ) 6,2 6,4 6,8 6,2 Analyser av landskogtakseringens materiale i Norge viste at C innholdet i humussjiktet var noe større i yngre enn i eldre skog. I riktig gammel skog avtok innholdet igjen (de Wit og Kvindesland 1999). Sogn et al. (1999) estimerte C-økningen i jord på Nordmoen til 5,4 g C/m 2 /år, mens de Wit og Kvindesland (1999) estimerte økningen i jorda i en granskog på Birkenes, Aust-Agder, til 60 g C/m 2 /år. I Skottland fant Billett et al. (1990) at økningen i karboninnholdet i det organiske sjiktet var 35,4 g C/m 2 /år. Disse store forskjeller ble forklaret av de Wit og Kvindesland (1999) som beroende av det totale karboninnholdet. Slike endringer blir ikke alltid funnet. I Østerrike viste karboninnholdet i jord i en kronosekvensstudie i gran kun ubetydelige, ikke-signifikante økninger med bestandsalder (Jandl et al. 2007). Erfaringsmaterialet (Tabell 1) tilsier at under våre forhold vil skogen være en kilde til CO 2 frigjøring i en 10-15 års periode etter hogst. Siden en del av frigjort C bindes opp i mineraljorda vil C mengden som tapes fra systemet ligge i størrelsesorden 0-15% av total mengde i jordsmonnet, dvs. 0-30 tonn C pr. ha. Dette tapet må balanseres mot den nedgangen i tilvekst man vil ha i en viss periode. Denne er vanskelig å anslå da man har lite erfaringstall fra overårig skog. Mange undersøkelser tar for seg NEP og variasjoner i denne etter hogst. Tidspunktet for når denne igjen blir positiv er interessant, men sier oss ikke direkte når punktet for maksimal karbonbinding finner sted (ÅMK kulminasjon). 2.2. Modellberegninger Modellering har vist at en økning av omløpstiden kan av og til, men ikke alltid, øke karbonmengden i jord (Liski et al. 2001, Kaipainen et al. 2004). I to av sju modellerte europeiske barskoger ble karbonmengden i jord noe redusert med økt omløpstid, kanskje beroende på reduksjon i strøproduksjon (Kaipainen et al. 2004). Åpninger i kronetaket i gamle bestand kan lede til økt nedbrytning av organisk stoff i jorda (Jandl et al. 2007), mens lengre omløpstid kan redusere antall forstyrrelser fra skogsdrift hvilket kan føre til at karbonmengden i jorda kan øke (Schulze et al. 1999). Det er usikkert om konvensjonell hogst har noen langtidseffekt på karboninnholdet i jord. Liski et al. (1998) modellerte effekten, og fant at snauhogst førte til en langtidsreduksjon i karbon med 14% etter to 100-år omløp. I Finnland er det også gjort modellberegninger over optimal omløpstid for karbonbinding (Liski et al., 2001) hvor man også har innkludert den videre bruk av treprodukter etter hogst, forutsatt dagens forbruksmønster. Resultatene viste at et livsløp for furuskog lagret 7

mest karbon dersom omløpstiden ble forlenget fra 60 til 120 år, mens det for gran var motsatt. Beregningene viste at den langsiktige lagringen av karbon i jorda avtok med økende omløpstid for begge treslag. Dette skyldes mindre input av strø til jorda i gamle bestand. Konklusjonen ble allikevel at moderat forlenget omløpstid også var det beste for gran når man trakk inn produksjonsinnsatsen i form av fossil energi. Kortere omløpstid fører til større andel cellulosevirke på grunn av mer smådimensjoner og dette krever en større energiinnsats i produksjonsløpet enn om omløpstiden forlenges og en større andel går til trevirke og materialer med en lengre oppholdstid for karbon. Slike livsløpsanalyser er sterkt avhengig av hvilke forutsetninger man legger for sluttbruken av trevirket. Fra et annet simuleringsstudium i Finland ble det også påvist at den høyeste gjennomsnittlige karbonmengden i furuskog på blåbærmark i Sør-Finland økte med økende rotasjonslengde fram til ca. 110 år. Da var netto bindingen av karbon nær null (Pussinen et al. 2002). I Canada er det gjort modellberegninger (Century 4.0) over en 300 års periode hvor det er benyttet forskjellige omløpstider, fra 60 til 120 år i Pinus contorta og Picea glauca bestand. Resultatene viste at den lengste omløpstiden ga mest lagring i økosystemet, og uten at ÅMT var inntruffet (Peng et al. 2002). Harmon og Marks (2002) fant at økt omløpstid ga økt karbonlagring i Douglasgran og hemlock i vestlige deler av Canada basert på modellkjøringer (STANCARB). Ved å øke omløpstiden fra 60-120 år økte karbonbindingen på landskapsnivå bare fra 70% til 80% av det som ble ansett som maksimalt. Her var karbonbindingen sett i sammenheng med sluttbruken av produktene. 2.3. Eksempel på modellering på bestandsnivå ved bruk av modellen CO 2 - fix I det følgende vil vi vise resultatene av noen modellkjøringer med en bestandsbasert simulator, CO2FIX (Masera et al. 2003) hvor vi ønsker å belyse effekten av økt omløpstid på karbonbinding i jord og vegetasjon. Jordbiten i modellen består av YASSO-modellen. Den er koblet til en tresimulator som baserer seg på empiriske verdier av trærnes tilvekst. Slike tilvekstdata har vi god empiri på når det gjelder gran- og furuskog fram til ca. 100 års alder på midlere bonitet. Vi har derfor valgt ut et granbestand og et furubestand på bonitet H40=14 og på sentrale Østlandet (temperaturdata for jorddelen). Normal omløpstid på denne boniteten er 100 år for både gran og furu. Når det gjelder naturlig avgang er denne satt til 0,6% av treantallet fram til 110 års alder (tall fra Landsskogtakseringens datatilfang). Etter 110 års alder er det benytte 1,0% avgang. Parametrisering av jorddelen følger verdier fra de Wit et al.( 2006), som skulle være relevante for norske forhold. Furubestandet Figur 2 viser utviklingen av karbonmengden i trær, jord og totalt ved 3 ulike omløpstider, 100, 140 og 160 år. Vi ser at utviklingen av karbon i biomassen (blå linje) ved den lengste omløpstiden avtar etter passerte 100 år. Gjennomsnittlig årlig total karbonmengde (over 600 år) ved de tre omløpstidene 100, 140 og 160 år er henholdsvis 105, 119 og 125 tonn C pr. ha. Vi ser at ved en omløpstid på 140 år er den årlige karbonbindingen noe lavere, og ved 160 års omløp så er den årlige karbonbindingen ytterligere redusert. Vi ser også at modellen gir et nesten steady state når det gjelder langsiktig karboninnhold i jorda. Nedgangen er minst ved de lange omløpene. Dette har sammenheng med at strømengden som tilføres jorda er størst der omløpstiden er lengst på grunn av økt avdøing og lavere tilvekst. Resultatene indikerer at det er lite å hente utover en 40 års forlengelse av normal omløpstid når det gjelder karbonbinding i furuskog på midlere mark. 8

Modellen er følsom for hva som legges inn av tilvekst og til en viss grad for avdøing i bestandet. Vi har dessverre begrenset empiri utover normal omløpstid, men ut fra tilgjengelig data i Skog og Landskaps feltdatabase tror vi verdiene som er benyttet er realistiske. Det vi i mindre grad får belyst er alle de skogbestand som får avkortet omløp på grunn av vindfall, tyritopp, råte og skrantende helse av ulike årsaker. Dersom dette også hadde vært trukket inn i tilvekstverdiene for overårig skog ville dette trukket i retning av kortere omløpstid for maksimal karbonbinding. Figur 2. Karbonmengde over en 600 årsperiode ved 100 (øverst), 140 (midten) og 160 (nederst) års omløpstid i biomasse (blå), jord (grønn) og total (rød) i furuskog på bonitet F14. X-aksen=år, y-aksen=tonn C/ha. 9

Granbestandet Figur 3. Karbonmengde over en 600 årsperiode ved 100 (øverst), 140 (midten) og 160 (nederst) års omløpstid i biomasse (blå), jord (grønn) og total (rød) i granskog på bonitet G14. X-aksen=år, y-aksen=tonn C/ha. Resultatene for granbestandet er analoge til de i furubestandet. Gjennomsnittlig årlig total karbonmengde (over 600) år ved de tre omløpstidene 100, 140 og 160 år er henholdsvis 121, 139 og 151 tonn C pr. ha. Karbonmengdene er noe større enn i furuskogen på grunn av noe høyere produksjon. Avflatningen i produksjon er litt mindre mot 160 års alder enn i furuskogen. I granskog har vi i enda større grad utfordringer når det gjelder muligheten for overholdelse utover normal omløpstid. Nilsen og Haveraaen (1982) har undersøkt tilveksten i overårig granskog og funnet ut at overholdelse i 30-40 år lar seg gjøre på midlere og svake marker uten for stort tilveksttap. Et tilsvarende resultat har man også fått for plantet granskog på svært høg bonitet og vindbeskyttede lokaliteter på Vestlandet (Øyen 2000). Det vil være et sjansespill generelt å anbefale overholdelse utover dette med tanke på mer karbonbinding. 3. UTTAK AV GREINER OG TOPPER (GROT) Den normale hogstformen i Norge (konvensjonell hogst) fjerner bare stammen fra skogen. Heltrehogst, der annet overjordisk biomasse (greiner og topp (GROT)) også fjernes, er uvanlig. Intensivert biomasseuttak, for eksempel til bioenergi, kan lede til en økning i uttak av GROT og eventuelt også fjerning av stubber. Dette kan ha en sterk effekt på karboninnholdet i jorda. Noen 10

feltundersøkelser er gjort der effekten av konvensjonell hogst på jordas karboninnhold er sammenlignet med effekten av heltrehogst. I tillegg har langtidseffektene blitt modellert. Det viser seg at effekten av intensivert biomasseuttak på jordas karboninnhold varierer geografisk og også over tid, og er annerledes i mineraljorda enn i det organiske sjiktet. Karboninnholdet i det organiske sjiktet ble redusert 3,5 år etter fjerning av hogstrester i en svensk furuskog (Staaf og Berg 1980). Olsson et al. (1996) fant ingen allmenn effekt av hogstintensitet (sammenligning av konvensjonell hogst og heltrehogst med og uten fjerning av nåler). I et forsøk på to danske granplantasjer der effekten av hogst med og uten fjerning av hogstrester ble sammenlignet, ble karboninnholdet i det organiske sjiktet på en plantasje upåvirket av hogstintensitet, mens på den andre plantasjen ble det redusert med 35% der hogstrestene ble tatt bort: Dette ble forklart med redusert tilvekst i den neste generasjonen av trær (Vesterdal et al. 2002). I Canada, fant Morrison et al. (1993) at konvensjonell hogst førte til tap av 20%, 20% og 33% av den totale karbonmengden i bestand med henholdsvis Picea mariana, Acer saccharum og Pinus banksiana, mens tapet var 27%, 27% og 38% respektivt etter heltrehogst og henholdsvis 35%, 32% og 44%, etter heltrehogst med fjerning av stubber og røtter. I Betula papyrifera bestand på Newfoundland, ble tykkelsen på strøet og det organiske sjiktet signifikant redusert fire år etter hogst. Interessant er at flere effekter ble funnet etter konvensjonell hogst enn etter heltrehogst (Roberts et al. 1998). I Quebec har noen undersøkelser vist signifikant mindre karbon i det organiske sjiktet etter heltrehogst enn etter konvensjonell hogst, men ingen signifikant forskjell i mineraljorda (Bélanger et al. 2003). Andre undersøkelser har ikke funnet signifikante forskjeller (Thiffault et al. 2006). Johnson og Curtis (2001) sammenfattet resultater fra 26 studier fra forskjellige verdensdeler (inklusive skogøkosystemer som er helt forskjellige fra de norske). Etter heltrehogst ble den øvre mineraljordas karboninnhold redusert med i gjennomsnitt 6%, mens det økte etter konvensjonell hogst med i gjennomsnitt 18%: Denne økning ble observert mest hyppig i barskogbestand. Effekten av hogst på karbon i jord ble mindre over tid, og den største effekten av forskjellige hogstmetoder på økosystemkarbon var på den gjenvoksende biomasse (Jandl et al. 2007). Det virker ikke å finnes noen tydelig forskjell i utvasking av løst organisk karbon etter heltrehogst sammenlignet med konvensjonell hogst (Statens energimyndighet 2006). Noen forskergrupper har brukt modellering for å undersøke langtidseffekter (100-300 år) av intensivert biomasseuttak. Bengtsson og Wikström (1993) modellerte utviklingen i karbon i jord i granskog over 300 år, med og uten hogst. Karbonmengden i jord var lavere etter heltrehogst enn etter konvensjonell hogst, men forskjellene var små, derimot var det 35-50% mindre karbon i jord etter konvensjonell hogst sammenlignet med ingen biomasseuttak. Ågren og Hyvönen (2003) fant en ubetydelig effekt av konvensjonell hogst etter 150 år, mens etter fjerning av hogstrester ble karboninnholdet i jord redusert med 59 Tg pr. hektar etter 150 år (0,4 Tg/år, sammenlignet med totalkarboninnholdet av 1700 Tg og årlig fjerning av 11 Tg karbon med hogstrester). Peng et al. (2002) modellerte effekten av hogst på karbondynamikken under kanadiske forhold, med bruk av modellen CENTURY 4.0. Karbon i jord ble mindre etter heltrehogst enn etter konvensjonell hogst, og effekten av hogst var større under nordboreale enn ved sørboreale forhold. Sammenlignbare resultat ble funnet for kinesiske boreale skoger, der ble også karbon i jord og strø lavere ved heltrehogst enn ved konvensjonell hogst (Jiang et al. 2002). Om man vil øke skogens langsiktige muligheter til å lagre karbon, må man også ta hensyn til effekten av fjerning av GROT på skogens tilvekst i det neste omløpet. Fordi en stor andel av trærs næringsstoffer befinner seg i nåler og greiner, vil fjerning av disse redusere næringstilførselen til jorda. Dette skulle kunne lede langsiktig til mangel på næringsstoffer, med påfølgende redusert tilvekst og redusert karbonlagring, både i trærne og i jorda. Om bare greinene blir fjernet mens nålene blir igjen på hogstflaten, blir næringstapet mindre. Det finnes flere undersøkelser om effekten av hogstmetode på tilvekst i det neste omløpet. Jacobson et al. (2000) fant tilvekstreduksjoner 10 år etter heltretynninger i gran- og furubestand, sammenlignet med konvensjonelle tynninger. Denne tilvekstreduksjon kunne motvirkes med bruk 11

av nitrogengjødsel. Egnell og Valinger (2003) fant redusert tilvekst i et furubestand 24 år etter heltrehogst, også etter heltrehogst der nålene ikke ble fjernet. Sammenlignbare resultat ble funnet i et andre omløp med Sitkagran i Storbritannia etter fjerning av GROT (Proe and Dutch 1994). Effekten av heltrehogst virker å variere mellom trearter og flater (Egnell og Leijon 1999). Overlevelse av småplanter har blitt uforandret (Egnell og Valinger 2003) eller av og til økt (Fleming et al. 2006) etter heltrehogst. Tapet av næringsstoffer etter fjerning av GROT kan bli kompensert med bruk av vedaske, eventuelt sammen med nitrogengjødsling. En svensk rapport nylig konkludert med at en stor andel GROT kan bli brukt under forutsetningen at næringstapet blir kompensert (Statens energimyndighet 2006). Tilførsel av løs aske kan øke utslipp av karbondioksid fra bakken, men om asken er stabilisert blir utslippstapene sannsynligvis små (Statens energimyndighet 2006). Effekt av tynning Tynning leder til en midlertidig reduksjon i bestandets kronebiomasse, derfor også til redusert strøfall. Tilførsel av karbon blir altså midlertidig lavere. I tillegg blir det ofte endringer i jordtemperatur og jordfuktighet etter tynning. Hvor stor effekten blir, er usikker, men er sannsynligvis avhengig av tynningsgraden. Feltundersøkelser viser at effekten av tynning varierer. Vesterdal et al. (1995) fant at karboninnholdet i det organiske sjiktet var negativt korrelert med tynningsintensitet (utynnet og 83%, 67% og 50% av den utynnet grunnflaten). Forskjell i karboninnholdet i jord mellom forskjellige forsøksflater viste seg å være større enn forskjell grunnet tynningsintensitet (Vesterdal et al. 1995). Hu (2000) fant ingen signifikant forskjell grunnet hogstintensitet i jordas organisk stoff 2-3 år etter fjerning av 25%, 45%, 65% og 100% av grunnflaten på tre granflater på Østlandet. Rosenberg og Jacobson (2004) fant ingen signifikant forskjell i karboninnholdet i jord etter heltretynning og konvensjonell tynning, hverken i gran- eller furuskog. I Quebec, økte karboninnholdet i det organiske sjiktet i en Populus tremuloides-skog ett til to år etter fjerning av 61% og 100% av grunnflaten: Det ble ingen økning da 33% av grunnflaten ble fjernet (Brais et al. 2004). Modellering med BIOME-BGC vist at karboninnholdet i jorda etter tynning i granskog ble lavere etter heltretynning enn etter konvensjonell tynning, spesielt da nålene også ble fjernet (Merganičová et al. 2005). I tilfeller der tynning har liten effekt på karboninnholdet i jord, er dette forklart med at tilførsel av karbon blir opprettholdt og at endringer i jordtemperaturen og jordfuktigheten er små (Carlyle 1993, de Wit og Kvindesland 1999). Nedbrytning i det organiske sjiktet kan bli stimulert, i hvert fall midlertidig (Jandl et al. 2007), men det kan også minke eller forbli uendret (Prescott et al. 2000). 4. BLEDNINGSSKOGBRUK Bledningsskogbruk er en måte å forsøke og etterligne naturens dynamikk på. Man høster trær med jevne mellomrom og etterligner slik sett en naturlig avdøing i skog. Systemet burde være velegnet for å lagre mye karbon ut fra den forutsetning som er diskutert tidligere (Figur 1), nemlig at man unngår tapet av CO 2 i perioden rett etter en snauhogst. Når det gjelder bledningshogst er det empiriske grunnlaget for langsiktig tømmerproduksjon beskjedent under våre forhold, i tillegg er jordfaktoren sjeldent undersøkt. Siden den overjordiske karbonbindingen er nært knyttet til tømmerproduksjon, er det naturlig å anta at karbonbindingen på lang sikt (100 års perspektiv) er nært knyttet til forholdet mellom tømmerproduksjon i de to systemene. Litteraturgjennomgang og forsøk i Norden tyder på at potensialet for stammeproduksjon ligger på fra ca. 80 til 100% i bledningsskog sammenlignet med ensalderskog (Lundquist 1989, Andreassen 1994). Tall fra Norge fra 16 bledningsfelt viser 20% reduksjon i produksjonspotensial i bledningsskog i forhold til i ensalderskog (Andreassen 1994). Et eksempel fra Italia viste høyere karbonmengde i jorda i 12

bledningsskog sammenlignet med 60 år gammel ensaldret granskog plantet på beiteland i nærheten (Thuille et al. 2000). I Norge finnes foreløpige tall fra en sammenligning mellom bledningfelt og ensalderskog når det gjelder karbonlagring. Tallene er fra Skiptvedt (Østfold) og bledningsskogen i gran er ca. 10 dekar og har vært fulgt med målinger fra 1933 til 1998 (11 målinger). Et nabobestand i ensaldret naturlig foryngelse med gran fra ca. 1930 er sammenlignet. Bestandene ligger på samme marktype og forskjellene i karbonmengde i jord antas hovedsakelig å ligge i den snaufasen som ensalderbestandet hadde tidlig på 1930-tallet. Resultatene viser at totalproduksjonen i bledningsbestandet har vært ca. 7,2 m 3 ha -1 og år. Tilsvarende i ensalderbestandet har vært 10 m 3 ha -1 og år. Forskjellen tilsvarer i løpet av 80 år en karbonmengde på ca. 70-80 tonn ha -1 inkludert stamme, røtter og krone. Forskjellene i jordsmonnet ble målt til 23 tonn pr. hektar. Dette forsøket styrker derfor ikke en hypotese om at bledningsskogbruket har fordeler i forhold til karbonlagring. Dersom vi velger bare å ta hensyn til det som står igjen for høsting i dag, ville forskjellen sunket fra 70-80 tonn til ca. 20 tonn. Basert på dette ene forsøket er det lite som tyder på at de ene systemet er det andre overlegent når det gjelder CO 2 -fangst. Rene modellsimuleringer (The Edinburgh Forest Modell) med furuskog har vist en høyere karbonbinding over lang tid der hvor 2,5% av trebiomassen teoretisk ble høstet årlig sammenlignet med ensaldret tynnet furuplanting med 60 års omløpstid (Thornley and Cannel 2000). 5. EFFEKTER PÅ NASJONALT NIVÅ Hva slags skogbehandling gir den beste klimaeffekten? Litt spissformulert kan man stille spørsmålet; skal vi hogge eller frede. Mange mener at den beste løsninger er å bruke skogen som CO 2 deponi i påvente av en teknologiutvikling skal gjøre det mulig å fange/deponere CO 2 på en rimelig og effektiv måte. Ut fra det som er presentert ovenfor når det gjelder effekter på bestandsnivå, så er det sannsynlig at en beskjeden forlenget omløpstid vil øke karbonbindingen i skog. Dette er dokumentert gjennom forsøk og modellbetraktninger, men innen visse grenser. Det som også må med ved en slik betraktning er den eksisterende alderssammensetningen i norsk skog. Mye av skogen i Norge er allerede mye eldre enn normal omløpstid skulle tilsi, slik at ytterligere overholdelse ikke nødvendigvis vil være positivt med tanke på optimal CO 2 binding. Det aldersmessige tyngdepunkt i norsk skog ligger mellom 60 og 80 år, og arealet med gammelskog (>120 år) har økt betydelig over de siste takstene (Skogen i Norge, Viten 1/07, s 33). Vi vil derfor presentere noen prognoser som baserer seg på Landsskogtakseringens materiale for å illustrere effektene av ulike scenarioer for hogst på landsbasis. Utgangspunktet for slike prognoser er stratavise framskrivninger over tid (strataene er treslag, bonitet, hogstklasser). I det følgende vil vi presentere resultatet av 3 ulike alternativer for skogutnyttelsen i Norge i et 50 års perspektiv og effektene av dette på karbonbindingen i skog. Mengden av CO 2 som bindes vil være avhengig av avvirkning, skogbehandling, investering i skogkultur og sluttbruken av skogproduktene. Skogbruket er videre svært langsiktig slik at tiltak i dag først får full betydning mer enn 100 år inn i framtiden. En optimal behandling av skogen ut fra CO 2 binding er derfor vanskelig å estimere og krever omfattende beregninger. 1) I første alternativ har en forutsatt ingen avvirkning i 50 år fra 2002-2052. 2) I det andre alternativet har en forutsatt dagenes avvirkning, ca. 10,7 millioner m 3 u.b. stammemasse (inkludert topp og avfall). I dette alternativet har en bare forutsatt uttak av tømmer og ved. 3) I det tredje alternativet har en, i tillegg til tømmer og ved som alternativ 2, forutsatt at all GROT (greiner og topper) fra dette kvantumet tas ut av skogen og brukes til bioenergi. 13

5.1. Landsskogtakseringens materiale Vi har i beregninger tatt utgangspunkt i Landsskogtakseringens datamateriale innsamlet i perioden 2000-2004 (8. landstakst). Analysene er utført på det produktive arealet (76 240 km 2 ). Det uproduktive arealet anses som ikke økonomisk drivbart. Fremskriving av tilvekst Ved beregningene over skogens utvikling fremover er prognosemodellen AVVIRK-2000 benyttet (Eid & Hobbelstad 1999). Modellen baserer seg på tilvekstfunksjoner for grunnflatemiddeldiameter og overhøyde. Tilvekstfunksjoner for grunnflatemiddeldiameter er utviklet av Blingsmo (1984) og overhøydefunksjoner er basert på bonitetsfunksjonene til Tveite (1976, 1977) og Strand (1967). Tilvekstfunksjonene er redusert med 10% da man vurderer dette til å være realistisk i forhold til det som er oppnådd på forsøksflater. Naturlig avgang I skogen skjer det av ulike årsaker naturlig avgang ved at trær dør og ikke blir tatt vare på. Naturlig avgang baseres på undersøkelser av Braastad (1982) og Øyen (2000). Nå viser Landsskogtakseringens tall over avgang en økende trend i forhold til tidligere undersøkelser. Dette er en følge av større tetthet i den eldre skogen og økonomiske forhold slik at enkelttrær som dør ikke blir tatt vare på. Braastad fant at avgangen hvert år var på 0,4% av treantallet og at diameterforholdet mellom døde og levende trær var ca. 0,7. Det vil si at det var flere små trær som døde enn store. I denne undersøkelsen ble avgangen justert til 0,6% basert på den avgangen en i dag finner ved Landsskogtakseringen. Ved å la skogen stå urørt i mange år framover vil avgangen øke og en avgangsprosent for gran og furu på henholdsvis 1,9 og 1,4% er rapportert (Øyen 2000). Ut fra vurderinger ble avgangsprosenten etter 30 år økt til 1% for alternativ 1) der skogen står urørt. Dette er da sannsynligvis et konservativt estimat. Skogen vil da også bestå av eldre og større trær. Forholdet mellom diameteren for døde og levende trær ble derfor hevet til 0,85. Hogstmodenhet Ved alternativ 2) og 3) (dagens hogstnivå) ble det brukt normal hogstmodenhetsalder som betingelse for laveste hogsttidspunkt ved slutthogst, og dagens tynningspraksis. Blingsmos tilvekstfunksjoner ble nedjustert med 10% ut fra erkjennelsen om at det ved praktisk skogproduksjon er vanskelig å oppnå de resultater en får i kontrollerte forsøk. Dagens tilvekst er imidlertid av flere grunner så god at dette sannsynligvis fører til en viss underestimering. I et langsiktig perspektiv kan dette imidlertid endre seg. Det er videre forutsatt relativt høy innsats i skogkultur etter avvirkning. Modellens utgangspunkt AVVIRK-2000 kan styres slik at et angitt kvantum avvirkes. Modellen gir oversikt over avvirkningskvantumets sammensetning på gran, furu og lauv. Videre viser programmet utviklingen i skogens stående volum i hogstklassene III, IV og V. Stående volum i hogstklassene I og II beregnes ikke, da bestand først etableres i modellen ved overgangen mellom hogstklassene II og III. Grunnlag for etablering av stående volum er på det tidspunktet bonitet, treantall pr dekar, treslagssammensetning og høyde. Stående volum i hogstklasene I og II er imidlertid av begrenset omfang, og er forutsatt konstant i de første 30 år. For alternativ 1) uten avvirkning trappes volumet som kommer fra hogstklasse I og II ned til 0 om 50 år da alle arealer i hogstklasse II på det tidspunkt er kommet opp i hogstklasse III eller eldre. 14

Karbonmengden Karbonmengden i skog er avhengig av alle treets bestanddeler (stamme, greiner, bar, stubbe, røtter etc.). Det er utviklet flere funksjoner for å omregne fra stammevolum til biomasse for ulike tredeler. Ulike treparametere inngår i de ulike funksjonene. Når det gjelder informasjon om avvirkning av ulike treslag og utviklingen i stående volum, er den informasjonen kun gitt som volum stammevirke. En er derfor avhengig av funksjoner som angir total trebiomasse ut fra stammemasse. Vi har benyttet ekspansjonsfaktorer for ulike treslag og tredeler basert på bestandsalder og stammevolum under bark. Disse ekspansjonsfaktorene er oppgitt av de Wit et. al (2006) og er i de fleste fall hentet fra Lehtonen et al. (2004). Alder er en parameter i funksjonen, men funksjonene varierer relativt lite med hensyn på alder. En har derfor brukt alder 100 år for avvirket virke og 70 år som gjennomsnittsalder for stående skog. Biomasse i jorda Stående skog avgir hvert år organisk materiale til marka. Dette gjelder bar, lauv, døde greiner, noe bark og andel døende røtter. Videre tilføres organisk materiale ved hogst gjennom greiner, bar, topp, bult, stubber, røtter m.v. Utnyttes greiner, topp og bult (GROT) til bioenergi vil tilgangen av organisk materiale til marka avta tilsvarende. Videre vil trær som dør, tilføre organisk materiale til marka. Når organisk materiale dør og faller til marka, starter en nedbrytning. Denne nedbrytningen foregår trinnvis, og vil varierer mellom ulike tredeler. Vi har benyttet Yasso-modellen (se Liski et al. 2005). Den deler det tilførte organiske materiale i tre kategorier: lauv og nåler, greiner og røtter, stamme og stubbe. Disse tre gruppene brytes ned med ulik hastighet til 5 jordkategorier. Disse 5 jordkategoriene brytes videre ned ved at organisk materiale overføres fra en kategori til en annen og ved at det frigjøres CO 2. For enkelte kategorier kan det ta mange år fra materialet tilføres marka til det er helt nedbrutt til CO 2. Beregningene gjøres ikke på flatenivå Når det gjelder oppbygning av karbon på marka og i jorda, vil dette bygges opp og nedbrytes over lang tid. På lang sikt vil jordmodellen komme i balanse hvis skogen inntar en likevektstilstand. Tilgangen på organisk materiale er avhengig av stående volum, naturlig avgang og avvirkning. Fra Landsskogtakseringen har en data for hele landet når det gjelder stående volum langt tilbake. Død ved ble også delvis registrert. Når det gjelder avvirkning er det statistikk over dette langt tilbake fra Statistisk Sentralbyrå. På grunnlag av disse dataene ble Yasso modellen startet opp med tall fra 1960 og beregninger ført fram til 2002. Dette innebærer at karbonmengden i jord utvikler seg over tid gitt Landsskogtakseringens oppgaver over volum etc. og basert på SSB sin avvirkningsstatistikk. Dette innebærer f. eks. at redusert avvirkning fører til at strømengden øker til jorda, og dermed jordas karboninnhold. Det er altså ikke slik at beregningene er utført på hver enkelt av Landsskogtakseringens flater og så summert opp for hele Norge. Fra 2002 og fram til 2052 er utviklingen i avvirkning, naturlig avgang og utvikling i stående volum basert på prognoser ved bruk av AVVIRK-2000. På dette grunnlag er utviklingen i det totale karboninnholdet i skog estimert fra 2002 til 2052 for de 3 alternativene. Det er ikke slik som enkelte har hevdet at beregningene ikke tar hensyn til karbon i jordsmonnet, men det er slik at man ikke kan følge den dynamiske utviklingen til enkeltflatene og summere dette over tid. Karbon i jorda blir behandlet på stratanivå (hogstklasse, treslag osv.) og er det mest usikre estimatet i beregningene. Vi tror allikevel at de relative forholdene mellom alternativene blir bedre belyst enn de absolutte verdiene. 15

5.2 Resultater av modellkjøringer Ingen avvirkning Dagens avvirkningsnivå 2 000 1 200 1 600 1 000 Mill. m3 u.b. 1 200 800 Mill. m3 u.b. 800 600 400 400 0 2002 2006 2010 2014 2018 2022 2026 2030 År 2034 2038 2042 2046 2050 Gran Furu Lauv 200 0 2002 2006 2010 2014 2018 2022 2026 2030 2034 2038 2042 2046 År Gran Furu Lauv 2050 Figur 4. Utvikling i tømmervolum i norsk skog dersom all avvirkning ble stanset i en 50-års periode (venstre) og ved dagens avvirkningsnivå (10,65 millioner m 3 u. b. pr. år) (høyre). De enkelte treslag er akkumulert på hverandre, dvs. at i 2052 vil summen av alle treslagene utgjøre ca. 1,7 milliarder m 3 u. b. ved avvirkningsstans. Figur 4 viser med all tydelighet det store potensialet som skogen har for å vokse og akkumulere tømmer og biomasse. Det er knyttet usikkerhet til tilvekstutvikling og avdøing i den gamle skogen. På grunn av alderssammensetningen i norsk skog vil selv en negativ tilvekst i deler av den gamle skogen bety relativt lite de første 50 år. Dette skyldes at innsatsen som tidligere har blitt lagt ned i skogkultur vil ha stor effekt i lang tid framover, da skogen er kommet inn i en meget produktiv fase. I Figur 5 er tilsvarende tall for biomasse framstilt for både trær og jordsmonn. Her er YASSOmodellen benyttet og for skogen er AVVIRK-2000 benyttet som for Figur 4. Figuren fremstiller biomassen 50 år fram i tid både ved avvirkningsstopp og ved en avvirkning på dagens nivå (10,65 millioner m 3 ). Uten avvirkning vil biomassen bygge seg opp til ca. 2,1 milliarder tonn og med avvirkning ca. 1,5 milliarder tonn. 16

Ingen avvirkning Dagens avvirkningsnivå 2500000 1 600 000 2000000 1 200 000 1000 tonn 1500000 1000000 500000 1000 tonn 800 000 400 000 0 2003 2010 2017 2024 2031 2038 2045 2052 0 2003 2007 2011 2015 2019 2023 2027 2031 2035 2039 2043 2047 2051 Biomasse i stående skog Jord fra ståendeskog Jord fra avvirkning og nat. avgang Strøsjikt fra stående skog Strøsjikt fra avvirkning og nat.avgang Biomasse i stående skog Jord fra stående skog Jord fra avvirkning nat. avgang Strøsjikt fra stående skog Strøsjikt fra avvirkning nat. avgang Figur 5. Utvikling i biomasse i norsk skog dersom all avvirkning ble stanset i en 50-års periode (venstre) eller holdt på dagens nivå (10,65 millioner m 3 pr. år) (høyre). De enkelte bidragene fra ulike lagre er akkumulert på hverandre, dvs. at i 2052 vil summen av all biomasse tilsvare ca. 2,1 milliarder tonn ved null avvirkning. Beregningsmessig er jorddelen delt opp i det som stammer fra stående skog og det som kommer fra avvirkningsrester og naturlig avgang. Tilgangen til det lett nedbrytbare strøsjiktet er også delt på samme måte. Dagens avvirkningsnivå pluss GROTuttak 1600000 1400000 1200000 1000 tonn 1000000 800000 600000 400000 200000 0 2003 2007 2011 2015 2019 2023 Biomasse i stående skog Jord fra stående skog Jord fra avvirkning/nat. avgang Strøsjikt fra stående skog 2027 2031 2035 2039 2043 2047 2051 Strøsjikt fra avvirkning/nat. avgang Figur 6. Utvikling i biomasse i norsk skog gitt dagens avvirkningsnivå (10,65 millioner m 3 pr. år) samt at all biomasse i greiner og topp (GROT) blir avvirket i en 50-års periode. De enkelte bidragene fra ulike lagre er akkumulert på hverandre, dvs. at i 2052 vil summen av all biomasse tilsvare ca. 1,48 milliarder tonn. (se Fig. 5 for ytterligere forklaring). 17